Ca^2+对厌氧处理系统的影响及其治理

厌氧反应器酸化的原因及恢复措施厌氧反应器的启动和正常运行中，对技术水平要求较高，常出现的问题就是厌氧反应器的“酸化”。

一、厌氧反应器的三个重要参数1、碱度(ALK)厌氧处理系统中，较强的酸碱缓冲体系能够降低系统pH的变化幅度，而与酸碱平衡有关的共轭酸碱对包括：H2CO3/HCO3-、HCO3-/CO32-、NH4+/NH3、H2S/HS-、HS-/S2-和HAc /Ac-等。

当废水中的pH发生变化时，这些酸碱对的浓度也会发生相应的变化。

理论上，总碱度将包括水中的[HS-]、[CO32-]、[NH3]、[HCO3-]、[Ac-]、[OH-]和[S2-]等，常称之为“挥发性酸碱度”，也称“VFA”，因为一般厌氧体系的pH值为6.0~8.0，上述致碱物质中的[OH-]和[S2-]的浓度会相对较小，可以忽略不计。

废水中有足够的碱度时，能够通过控制反应器的pH来监控VFA的积累，只有在厌氧体系中有足够的碳酸氢盐碱度才能保证稳定的pH值环境。

水解酸化池的出水碱度必须保持至少在600~900mg/L(该数值为低限，在高浓度废水中，碱度要高出此许多)，这样可防止当挥发性脂肪酸积累的情况下反应器的pH值骤然下降。

2、酸化度(VFA/COD)在厌氧工艺的研究中，将酸化度(VFA/COD)作为废水酸化程度的指标，但查阅相应的厌氧处理技术资料后发现，明确提出将酸化度(VFA/COD)作为厌氧反应器进水的一项重要水质指标的并不多。

穆军等将挥发酸产率(VFA/COD)作为废水处理中的一个重要性质，研究了蔗糖-蛋白胨人工配水的酸化过程，在此基础上提出和定义了废水可酸化性和酸化度的概念，并构建了废水厌氧酸化过程的评判标准。

部分学者认为有机废水完全预酸化对厌氧反应是有害的，因为预酸化出水中含有细小的发酵产酸菌污泥，这些污泥会置换出反应器中的部分产甲烷菌，使产甲烷菌过多流失，使污泥增长速度变慢，严重时会导致反应器“酸化”。

所以，建议在厌氧处理前采用轻微的预酸化，酸化率为20~40%，有时甚至更低就可以达到要求。

钙离子对厌氧氨氧化工艺启动过程的影响重庆康达环保产业(集团)有限公司2辽宁省沈阳市110000摘要：与传统生物脱氮技术相比，厌氧氨氧化工艺无需曝气和外加碳源，能够节省64%的曝气量和100%的外源电子供体，并减少了80%～90%的剩余污泥产量，但是，厌氧氨氧化菌是化能自养菌，世代周期长，增殖速率慢，且对环境条件要求严苛，故其推广和应用仍将面临巨大挑战。

因此，厌氧氨氧化工艺的快速启动成为广大学者研究的焦点。

关键词：钙离子；厌氧氨氧化工；影响引言随着我国经济快速发展和人民生活水平的提高，近10年来我国污水排放量逐年上升.根据2020年中国生态环境统计年报，生活污水中氨氮、TN排放量分别占全国总排放量的71.8%和47.0%，生活污水是主要的氨氮和总氮排放源。

此外，我国城市污水普遍具有低COD和低C/N比的特点，我国城市污水处理厂进水平均COD（267mg·L-1）仅为英国（612mg·L-1）的1/3，而C/N比为5.4~10.9，远低于典型范围8~12（曹业始等，2021）调研发现，我国某些城镇污水处理厂进水有机物浓度仅为70~160mg·L-1（唐燕秋等，2022；彭东升等，2022；刘文强等，2022），因此，传统生物脱氮存在较大难度，与此同时，各地城镇污水排放标准却日益严格，如北京市城镇污水排放标准（DB31/199-2018），其中，A限值中氨氮浓度（1mg·L-1）已达到地表水环境质量标准（GB3838-83）的III类标准。

1材料与方法反应器设置与运行实验由2个相同的圆柱形反应器进行，R1为对照组，R2为实验组。

2个反应器均为有机玻璃材质，高150cm，横截面直径20cm，有效容积48L，水力停留时间为72h，采用电热与温控系统维持反应器内部温度为(35±2)℃，控制pH为7.6±0.2，溶解氧浓度低于2μmol·L－1，内部循环水上升速度为1.52m·h－1。

对ca^2+影响煤泥浮选和凝聚作用机理的认识
煤泥浮选是煤的重要综合利用技术，它利用煤泥中的氯酸钙作为助剂，将低品位煤以
低温热水或稀碱和乳化剂汽化方式脱硫，在锅炉中空气重组再次生成煤；加上合成有机煤
泥浮选剂后，将有机质煤粒以比重小的方式从粉碎的矿物质煤泥中浮出，是一种有效地脱
除煤中的硫、氮杂物的新型热风炉脱硫工艺。

CA2+对煤泥浮选有重要的影响。

煤泥浮选过程是一个热碱和有机煤泥浮选剂助剂的复杂的综合反应。

CA2+的主要作用
是改变煤泥膨胀因子，使有机煤泥浮选剂和质子结合剂分解，从而改变煤泥的颗粒特性;
此外CA2+还可以改变有机煤泥浮选剂和Ca2+之间的作用力，避免煤泥中有机煤泥浮选剂
和煤泥碳酸盐簇体凝聚成团，使煤泥浮选更加有效，以达到更好的浮选效果。

此外，CA2+在煤泥浮选过程中还可以有效增加煤泥的表面张力，这涉及到凝聚作用机
理的研究。

煤泥的表面张力主要由Ca2+ 质子与煤泥的阴离子决定。

煤泥的表面张力增大，煤泥颗粒之间发生结合作用，形成煤泥团。

Ca2+的作用使团的成型更加容易。

此外，CA2+
还能够使有机煤泥浮选剂更加聚集，增强煤泥浮选剂与煤泥颗粒之间的作用力，从而提高
凝聚作用，有效减少其表面张力，有助于把污染物吸着到煤泥表面，促进凝聚作用以达到
脱除污染物的目的，使浮选效果达到最佳。

厌氧—好氧对活性污泥吸附Ca~(2+)的影响本文对比研究了厌氧和好氧条件对活性污泥吸附Ca²⁺的影响。

首先采用厌氧和好氧两种吸附条件,通过自配高钙水,设计正交实验确定影响反应器的主要因素以及最佳工艺,结果表明:影响活性污泥厌氧吸附和好氧吸附的主要因素均是进水pH;在最佳工艺条件下,活性污泥对Ca²⁺的去除率为15.01%（厌氧吸附）,13.73%（好氧吸附）。

在正交实验结果的基础上探讨了不同进水pH对活性污泥各项指标的影响。

结果表明,当进水pH<10.87时,随着进水pH的增大,活性污泥对Ca²⁺吸附量也逐渐增加,当pH为10.87时,吸附量达到最大,可以达到32.72mg/g（厌氧组）、33.58mg/g（好氧组）。

去除率达到14.73%（厌氧组）、15.12%（好氧组）。

但是较高的pH（pH≥12）,导致污泥解体,释放COD,污泥EPS含量锐减,所以吸附量反而会降低。

不同进水pH对好氧吸附过程活性污泥EPS里面的多糖含量影响较大。

对活性污泥吸附Ca²⁺的过程进行了动力学和等温线的拟合,并且将活性污泥进行红外光谱分析和扫描电镜分析（SEM）。

结果表明,活性污泥吸附钙离子过程符合准二阶动力学模型,相关系数R²分别为0.9604（厌氧组）和0.9960（好氧组）。

活性污泥吸附钙离子实验符合Langmuir型等温方程,相关系数R²分别为0.9363（厌氧组）、0.9726（好氧组）,拟合之后的最大吸附量q_m可以达到71.4mg/g（厌氧组）、50.00mg/g（好氧组）。

CaO2投加量及投加方式对剩余污泥厌氧发酵产生短链脂肪酸的影响桂肖山;徐闯;王泽茜;平倩;李咏梅【摘要】以污水处理厂剩余活性污泥作为研究对象,在中温条件下,按照不同投加量和投加方式投加过氧化钙(CaO2)进行预处理,考察其对污泥发酵产酸和产甲烷的影响,以期确定CaO2最佳投加量和投加方式.结果表明,在(35±1)℃条件下,投加CaO2可提高剩余污泥发酵液pH值,从而促进有机物的快速溶出.在同样投加剂量条件下,一次性投加比多次投加更有利于污泥的溶解以及短链脂肪酸的积累.当一次性投加0.2g CaO2/g VSS时,发酵液中乙酸浓度在第7d达到最高值(169mg COD/g VSS),同时乙酸在6种主要酸中所占比例达到最大(71.0％).与一次性投加方式相比较,多次投加CaO2对产甲烷的抑制作用较小,不利于SCFAs的积累.%CaO2 was added under mesophilic conditions for the pretreatment of waste activated sludge (WAS) obtained from wastewater treatment plants (WWTP).The effects of CaO2 dosage and dosing methods on the acidification and methane production during anaerobic fermentation were evaluated.The aim was to find the optimum dosage and dosing method of CaO2 for obtaining short chain fatty acids (SCFAs) from WAS.The results indicated that at (35±1)℃,CaO2 addition could remarkably increase pH of the supematant,thus accelerating the release of organic matters.Given the constant dosage,the once-and-for-all dosing of CaO2 could enhance the solubilization of WAS and the accumulation of SCFAs much more effectively than multiple dosing of CaO2.When CaO2 was dosed at 0.2g/g VSS for once,the acetic acid concentration witnessed its highest level(169mg COD/g VSS) on day 7 and accounted for 71.0％ of the total SCFAs,eclipsing all the other pared with the once-and-for-all dosing method,multiple dosing of CaO2 resulted in less accumulation of SCFA due to weaker inhibition of methane production.【期刊名称】《中国环境科学》【年(卷),期】2018(038)005【总页数】7页(P1785-1791)【关键词】过氧化钙;剩余污泥;厌氧发酵;投加量;投加方式【作者】桂肖山;徐闯;王泽茜;平倩;李咏梅【作者单位】同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092;同济大学环境科学与工程学院,污染控制与资源化研究国家重点实验室,上海200092【正文语种】中文【中图分类】X703目前,世界范围内应用最为广泛的污水处理方法是活性污泥法.活性污泥工艺历经100多年的研究和应用,演变出多种各具特色的运行方式,但各种运行方式都难以避免大量剩余污泥的产生[1].据估算,我国城市污水处理厂每年排放的污泥量(干重)大约为900万t,占我国总固体废弃物量的3.2%,而且年增长率大于10%[2],其处理处置费用通常占污水处理总成本的20%~50%[3].剩余活性污泥的处理和处置成本较高,是污水处理厂操作运营的主要难题之一.剩余活性污泥中有机物含量高,若能对其进行回收利用,将节约成本并达到污泥减量化、资源化的目的[2-4].厌氧发酵是目前应用最为广泛的剩余活性污泥处理方法之一.剩余活性污泥厌氧发酵一般包括水解、产酸、产甲烷三个阶段.增强水解和产酸的效果并抑制产甲烷过程,可以达到累积挥发性短链脂肪酸(包括乙酸、丙酸、异丁酸、丁酸、异戊酸、戊酸)的目的[5].挥发性短链脂肪酸可作为外加碳源应用于污水处理厂的生物反硝化脱氮和生物除磷过程,并取得良好的效果,从而为缓解我国城市尤其是南方城市污水处理厂碳源不足的问题提供可行方案[2-6].过氧化钙(CaO2)是一种白色或浅黄色固体粉末,在潮湿介质中可缓慢释放出O2(式1).其溶解于水生成H2O2和Ca(OH)2(式2),理论上1g CaO2可释放出0.47gH2O2和1.03g Ca(OH)2[7]. H2O2和Ca(OH)2都具有促进污泥溶解,提高厌氧发酵速率的功能,而且H2O2通过产生羟基自由基等活性氧自由基还可以氧化污泥中的难降解有机物[8].近年来对于剩余污泥预处理的研究表明,采用CaO2既可促进剩余污泥厌氧发酵的水解和产酸阶段,并有效抑制其产甲烷阶段,亦可降解多种吸附在污泥表面的有毒难降解有机物,从而提高污泥发酵液的质量[8-9].本研究以CaO2作为添加剂对剩余污泥进行预处理,研究不同CaO2投加量和投加方式对厌氧发酵的影响,重点考察其对于剩余污泥产生短链脂肪酸的影响,以期确定有利于污泥产酸的最佳CaO2投加量和投加方式.剩余活性污泥取自上海曲阳污水厂回流泵房,经沉淀浓缩24h后,弃去上清液,并过1mm´ 1mm的筛网以除去其中的杂质颗粒.浓缩污泥经离心后取上清液分别测定pH值、NH4+-N、PO43--P、总短链脂肪酸(TSCFA)、总悬浮固体(TSS)、挥发性悬浮固体(VSS)等指标.剩余污泥初始性质如表1.为分别探究相同投加方式下不同投加量、相同投加量下不同投加方式对污泥厌氧消化的影响,共设置8组实验,同时设不投加CaO2组作为对照,如表2所示.在每组试验中,取450mL剩余活性污泥于600mL盐水瓶中,按表2投加CaO2,盐水瓶上方的空气通过氮吹去除,使用橡胶塞封口以维持厌氧环境,每组实验设置两个平行,放置在恒温摇床(35±1)℃中进行厌氧发酵,转速设置为120r/min.定期取样测定厌氧发酵气体中CH4含量及污泥上清液中的pH值、SCOD、SCFAs、NH4+-N的含量.pH值的测定使用Cyberscan510型pH计(Eutech, Singapore),在泥水混合物取样前将探头伸入盐水瓶中测定.泥水混合物取样后以10000r/min离心15min,取上清液测定SCOD、NH4+-N,上清液经0.45μm滤膜过滤至1.5mL气相小瓶中,加入0.1μL3%的磷酸溶液后测定SCFAs. TSS、VSS、SCOD、NH4+-N采用国家标准方法测定[10].SCFAs采用气相色谱仪(Agilent GC6890)测定[11].CH4含量采用装配有热导池检测器的GC-14B气相色谱仪测定[11].加入CaO2后,8个实验组发酵液的pH值整体呈现出先升高后下降趋势,pH值至第13d达到稳定,且最终pH值皆在7.1~7.5之间(图1).这是由于加入CaO2后,CaO2与水反应产生Ca(OH)2,使pH值迅速上升,之后由于厌氧发酵产酸作用,pH值逐渐下降,直至酸碱度达到平衡,pH值趋于稳定.从总体趋势来看,CaO2投加量越大,pH值变化越大.原因为随着CaO2投加量增加,污泥中产生的Ca(OH)2的量也等量增加,因此pH值增加.对照组由于未进行预处理,不能快速有效地破坏细胞壁,水解产酸速度相对较慢,因此pH值只在发酵初期略微下降,发酵5d后则在6.75附近波动.由图2可见,发酵液中SCOD变化趋势受不同CaO2投加量和投加方式的显著影响. 16d内CaO2投加量较大(0.2~0.3g/g VSS)时发酵液中的SCOD明显高于CaO2投加量较少(0.1g/g VSS)时的SCOD浓度.当CaO2投加量较大时,SCOD在3d内呈快速上升趋势,之后10d内保持缓慢上升趋势,10d后开始下降.这是由于发酵液中SCOD累积量由其产生速率及消耗速率决定. CaO2投加3d内,较强碱性发酵液使得剩余活性污泥的水解进程加快,促进分解污泥的胞外聚合物(EPS)[12-13].EPS的分解使得污泥细胞暴露在碱性pH值环境中,此时,碱预处理生成的OH·可进一步促进污泥细胞壁、细胞膜、细胞核等细胞器的分解[13].同时,投加的CaO2与水反应生成的H2O2可促进污泥水解进程[14],从而使其SCOD迅速上升.而CaO2投加量较小时, SCOD在前3d积累,此后变化趋势较为缓和,10d后开始下降.此趋势可能的原因是过低的CaO2投加量不足以提供碱性环境及氧化剂,故发酵液中SCOD的积累和消耗速率都比较低. Neyens[14]及Tokumura等[15]研究显示,剩余污泥厌氧发酵液中SCOD来自于细菌胞内物质及EPS,较强碱条件下污泥细胞颗粒被破坏,从而释放出胞内物质[14];而根据Yu等 [16]的研究,胞外聚合物中含有大量水解酶,因此随着投加的CaO2促进溶解胞外聚合物,水解酶被大量释放至发酵液中[9],从而加快其中SCOD的积累过程.图2还表明,同样CaO2投加量下,一次性投加产生的SCOD量最大,投加分次越多,产生的SCOD量越少.实验显示,随着时间的推移,污泥发酵液中的NH4+-N浓度整体呈现出上升趋势(图3).高剂量、一次性投加CaO2的实验组发酵液中NH4+-N浓度高于低剂量、分次投加CaO2的发酵液中NH4+-H浓度.发酵时间达16d时,一次性投加0.3g CaO2/g VSS的条件下,发酵液中NH4+-N浓度最高,为271mg/L;对照组发酵液NH4+-N浓度最低,为168mg/L.因此CaO2溶于水产生的较强碱性和强氧化剂共同作用促进了污泥水解发酵以及NH4+-N的产生和释放.污泥发酵液中的氨氮后续需要进一步处理或资源化利用.不同CaO2投加量和投加方式对污泥发酵液TSCFA的影响如图4所示.各组TSCFA产生量在发酵初期迅速增大,在5~8d后开始下降(图3~图5).当CaO2投加量一定、而投加次数不同时,一次投加在前7d产生的TSCFA高于多次投加的情形,而7d之后TSCFA浓度下降幅度也明显快于多次投加CaO2时发酵液中TSCFA浓度.根据前面的分析,一次投加CaO2时短时间内产生的H2O2和Ca(OH)2更多,较强的碱性和氧化性有利于破坏细胞壁,促进污泥水解产酸[17-18],而同样CaO2投加量分多次投加会使条件更温和,污泥SCOD降低,从而产酸量也减少.当一次投加时,CaO2投加量为0.2g/g VSS和0.3g/g VSS的实验组发酵液中TSCFA浓度大大高于投加量为0.1g/g VSS实验组及对照组,而投加0.2g/g VSS 的发酵液在5~10d中产生的TSCFA高于CaO2投加量为0.3g/g VSS的发酵液.特别是当一次性投加0.2gCaO2/g VSS时,发酵液中TSCFA的浓度在第7d达到所有实验组的最高值1152mg/L.这是由于投加0.2和0.3g/g VSS时发酵液初始pH 值较大,有利于破坏污泥絮体和细胞壁并促进有机物的降解[15,17,19],从而促进水解过程产生的氨基酸和单糖转化为SCFA[18].根据前面对于pH值变化的分析,投加0.3g CaO2/gVSS时发酵液的碱性过强.Chen等[5]的研究表明,强碱性环境下产酸菌的活性和水解酶及产酸酶的活性受到抑制,继而阻碍了TSCFA的积累过程,因此投加0.3g CaO2/gVSS时TSCFA的产生量反而小于投加0.2g CaO2/ gVSS的实验组.所以投加0.2g CaO2/g VSS产生的碱性和氧化性较合适,为产酸菌提供了更好的环境.各组污泥发酵过程中CH4产生量与对应上清液pH值及其TSCFA产生量呈现出较紧密的关联性.投加CaO2后,低剂量、分次投加CaO2的实验组CH4产量明显高于高剂量、一次性投加CaO2的实验组CH4产量(图5).对照图1中各组发酵液pH值变化趋势可知,采取高剂量、一次性投加CaO2的实验组在1~10d内造成污泥发酵上清液pH值较高,强烈抑制了甲烷菌的活性,而在投加后10~16d,CH4产生速率才开始显著增加,这是由于CaO2投加10d后,pH值降至7.8以下,有利于甲烷菌的恢复,且此阶段发酵液中积累了较多TSCFA,因此CH4转化速率加快,进而造成TSCFA的消耗,对应图4中TSCFA在产CH4受抑制时呈现持续增加趋势,而在CH4产量上升时呈下降趋势.为了确定最合适的CaO2投加量和投加方式,选取一次投加0.1g CaO2/g VSS,一次投加0.2g CaO2/g VSS,两次投加0.2g CaO2/g VSS,一次投加0.3g CaO2/g VSS四种投加方式,结合对照组进行各种SCFA产量分析.如图6所示,乙酸是产量最高的酸,丙酸和异戊酸居于其次.和对照组各种SCFA产量相比,四种投加方式都使得发酵液中各种SCFA产量大幅度提升,其中以乙酸积累量最为显著.另一方面,不同CaO2投加方式都造成乙酸在5~7d内迅速积累,投加0.1g CaO2/g VSS和0.2g CaO2/g VSS分两次投加时发酵液5d之后乙酸含量迅速降低;一次性投加0.2g CaO2/g VSS时,发酵液中乙酸含量在7~16d保持较缓和的下降速度,而投加0.3g CaO2/g VSS时,乙酸浓度几乎没有下降,此现象与该条件下甲烷产量很低相对应,说明投加0.3g CaO2/g VSS时严重抑制了利用乙酸的甲烷菌活性.作为一种结构简单的小分子脂肪酸,乙酸可被甲烷菌直接分解生成CH4和CO2气体 [20],而由于投加高剂量CaO2产生的高pH值环境对于甲烷菌活性有很强的抑制作用,故一次性投加过高剂量CaO2会抑制甲烷菌,使得乙酸在发酵液中积累.不同CaO2投加方式中,一次投加0.2gCaO2/g VSS时,发酵液中乙酸浓度在第7d达到所有组别中的最高值,为169mg COD/g VSS(818mg/L),且乙酸在6种主要酸中所占比例同时达到最大,为71.0%.肖本益等人[21]对于初始VSS为6190mg/L, SCOD为113.7mg/L的剩余污泥采用6mol/L NaOH进行碱处理,得到发酵液中VFA浓度约为38.8mg COD/g VSS (240mg/L).本研究中投加CaO2可同时产生强氧化物质H2O2[14],且瞬时产生的OH·可有效破坏污泥细胞EPS和细胞器[13],故相比普通碱预处理法中只能依靠碱性破坏污泥结构和促进厌氧发酵,CaO2的投加明显提升了污泥的产酸能力.且按照一次性0.2gCaO2/g VSS的投加方式有利于获取产量大、乙酸含量高的酸性发酵液.3.1 加入CaO2后,污泥pH值快速上升,3d后随着TSCFA的产生呈下降趋势,13d 后稳在7.1~ 7.5.3.2 CaO2显著促进剩余污泥在中温条件下(35±1)℃的水解产酸,表现为污泥发酵液SCOD、NH4+-N及TSCFA明显升高.3.3 与一次性投加CaO2相比,多次投加CaO2使得发酵液pH值及氧化性变化幅度更加缓和,相对温和的条件不利于SCFAs的积累.3.4 投加CaO2使污泥厌氧发酵产生的SCFAs中乙酸含量最高、浓度变化幅度最大.投加方式为一次性投加0.2g CaO2/g VSS时,发酵液中乙酸浓度在第7d达到最高值(169mg COD/g VSS),同时乙酸在主要酸中所占比例达到最大,为71.0%.【相关文献】[1] 代学民,王霞,马云霞,等.浅谈活性污泥法的发展和演变[J]. 河北建筑工程学院学报, 2004,22(2):25-27.[2] 裴晓梅,余志亚,朱洪光.我国厌氧发酵处理城市污水剩余污泥研究进展[J]. 中国沼气, 2008,26(1):25-29.[3] 周爱娟.预处理促进剩余污泥发酵制取短链脂肪酸的效能及机制研究[D]. 哈尔滨:哈尔滨工业大学, 2014.[4] 张万钦,戚丹丹,吴树彪,等.不同预处理方式对污泥厌氧发酵的影响[J]. 农业机械学报, 2014,45(9):187-198.[5] Chen Y, Jiang S, Yuan H, Zhou Q, Gu G. 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水污染控制技术题库及答案水污染控制技术试题（共300分）一、选择题(每题2分,共60分)1.沉淀法可去除水中的；A有机胶体B悬浮固体及凝聚物C乳化油D可溶性物质2.下列不属于重力分离法的是。

A沉淀法B隔油法C过滤法D气浮法3.污泥回流的作用是。

A减少浓缩池负荷B减少曝气池负荷C保持曝气池内生物量D改善水质4.弱酸性阳离子交换树脂的选择顺序为。

A Fe＞Al＞Ca＞Mg＞Ag＞K＞Na＞H＞LiB H＞Fe＞Al＞Ca＞Mg＞K＞Na＞LiC Fe＞Al＞H＞Ca＞Mg＞NH4＞K＞NaD Fe＞Al＞Ca＞Mg＞H＞Na＞K3+3+2+2++++3+3++2+2++++3+32+2+++++3+32+2++2++++++5.污水中存在时需要加复原剂去除。

A有机质B颜色C FeD Cr6.下面不属于氧化剂的是。

A臭氧B高锰酸钾C硫酸亚铁D液氯7.属于阳离子交换树脂。

A RNaB ROHC RCl D都不是8.盐水淡化能够用处理法。

A沉淀法B离子交换法C电渗析法D吸附法9.按照活性污泥增加规律，在阶段出水水质到达请求。

A生长率上升阶段B生长率下降阶段C内源代谢阶段D都不对10.废水的可生化性是通过试验去判断某废水或某物质用的可能性；A物理处理B化学处理C生物处理D A与B11.不是吸附剂与吸附质之间的作用力。

A重力B份子引力C静电引力D化学键力12.用法可去除重力沉淀法不能去除的细小颗粒和细菌。

A沉淀法B隔油法C过滤法D气浮法13.下面几种膜分离法属于溶质选择性透过方法。

A电渗析B超滤C反渗入渗出D A和C14.从细菌的生长曲线看，在细菌对污水处理本领强，处理速度快。

A对数增长期B平衡期C内源呼吸期D都不对2+6+15.法的具体措施是从池前端到末了所安装的空气扩散装备有多变少，使供宇量沿着池长逐步减少。

A普通活性污泥法B渐减爆气法C逐步爆气法D延时爆气法16.上面属于复原剂的是。

A臭氧B高锰酸钾C硫酸亚铁D液氯17.污水中存在时需要加还原剂去除。

1、挥发性脂肪酸1）VFA简介挥发性脂肪酸简称挥发酸，英文缩写为VFA，它是有机物质在厌氧产酸菌的作用下经水解、发酵发酸而形成的简单的具有挥发性的脂肪酸，如乙酸、丙酸等。

挥发酸对甲烷菌的毒性受系统pH值的影响，如果厌氧反应器中的pH值较低，则甲烷菌将不能生长，系统内VFA不能转化为沼气而是继续积累。

相反在pH值为7或略高于7时，VFA是相对无毒的。

挥发酸在较低pH值下对甲烷菌的毒性是可逆的。

在pH值约等于5时，甲烷菌在含VFA的废水中停留长达两月仍可存活，但一般讲，其活性需要在系统pH值恢复正常后几天到几个星期才能够恢复。

如果低pH值条件仅维持12h以下，产甲烷活性可在pH值调节之后立即恢复。

2）VFA积累产生的原因厌氧反应器出水VFA是厌氧反应器运行过程中非常重要的参数，出水VFA浓度过高，意味着甲烷菌活力还不够高或环境因素使甲烷菌活力下降而导致VFA利用不充分，积累所致。

温度的突然降低或升高、毒性物质浓度的增加、pH的波动、负荷的突然加大等都会由出水VFA的升高反应出来。

进水状态稳定时，出水pH的下降也能反能反映出VFA的升高，但是pH的变化要比VFA的变化迟缓，有时VFA可升高数倍而pH尚没有明显改变。

因此从监测出水VFA浓度可快速反映出反应器运行的状况，并因此有利于操作过程及时调节。

过负荷是出水VFA升高的原因。

因此当出水VFA升高而环境因素（温度、进水pH、出水水质等）没有明显变化时，出水VFA的升高可由降低反应器负荷来调节，过负荷由进水COD浓度或进水流量的升高引起，也会由反应器内污泥过多流失引起。

3）VFA与反应器内pH值的关系在UASB反应器运行过程中，反应器内的pH值应保持在6.5-7.8范围内，并应尽量减少波动。

pH值在6.5以下，甲烷菌即已受到抑制，pH值低于6.0时，甲烷菌已严重抑制，反应器内产酸菌呈现优势生长。

此时反应器已严重酸化，恢复十分困难。

VFA浓度增高是pH下降的主要原因，虽然pH的检测非常方便，但它的变化比VFA浓度的变化要滞后许多。